POTENCIAL DE ALGUNOS MICROORGANISMOS
EN EL COMPOSTAJE DE RESIDUOS SÓLIDOS
Potential of Different Microorganisms for Solid Waste Composting
Alejandro D. Camacho1, Laura Martínez1, Hugo Ramírez Saad2,
Ricardo Valenzuela1 y María Valdés1‡
(baja relación C/N del sustrato, indicador de la estabilidad
del producto final) mostró la activa participación de los
microorganismos inoculados; también se observó la
participación de los microorganismos nativos del sustrato
natural.
RESUMEN
En México se producen diariamente toneladas de
residuos sólidos que requieren un tratamiento seguro. El
aumento de residuos que contienen hidrocarburos
polimerizados muestra la necesidad de implementar un
proceso de compostaje. Una alternativa para la mejora
de este proceso es la búsqueda de microorganismos
presentes en estos residuos que permitan acelerar los
procesos de degradación que conduzcan a un compostaje
eficiente. El objetivo de este trabajo fue evaluar
microorganismos con potencial de ser utilizados en el
proceso de compostaje. Se obtuvieron 17 aislados de
5 compostas; los hongos se caracterizaron mediante
morfología microscópica y colonial y las actinobacterias
por amplificación del 16S rDNA. A los mismos se les
hicieron pruebas de crecimiento a diferentes condiciones
de pH y temperatura, además de pruebas cualitativas y
cuantitativas de hidrólisis de celulosa y pectina. Con base
en los resultados de esas pruebas, se seleccionaron
2 cepas de actinobacterias y 1 hongo filamentoso. Se
elaboró un inóculo con esos 3 microorganismos para
evaluar su potencial de degradación; se inoculó y se
incubó durante 70 días a 45 °C un sustrato compuesto
por residuos domésticos y de poda de jardín. Se evaluaron
nitrógeno total, materia orgánica, pH, azúcares
reductores totales, carbono total y la relación C/N de
cada tratamiento antes y después del proceso. Los datos
obtenidos se sometieron a análisis de varianza
(univariado) y a un análisis discriminante canónico
(multivariado). La eficiencia del proceso de compostaje
Palabras clave: celulosa, pectina, actinobacterias,
hongo.
SUMMARY
In Mexico high amounts of solid organic waste are
produced and require safe treatment. The increase of
organic waste that contains polymerized hydrocarbons
requires an efficient composting process. An alternative
for improving this process is the search for
microorganisms in the same waste to accelerate
degradation of organic residues. The aim of this study
was to evaluate the effect of several microorganisms in
the composting process. Seventeen isolates were
obtained fr om several composts. Fungi were
characterized by microscopic and colonial morphology
and actinobacteria were identified through the
amplification of the 16S rDNA. The microorganisms
were grown under different pH and temperature. The
qualitative and quantitative ability for hydrolysis
of cellulose and pectin were tested. Two strains of
actinobacteria and one filamentous fungus were selected
to prepare an inoculum. A sterile substrate based on
domestic and garden wastes was inoculated with the
selected strains to evaluate their composting potential.
The inoculated substrate was incubated at 45 °C for
70 days. The amount of total nitrogen, total organic
matter, pH, total reducing sugars, total carbon and the
C/N ratio of each treatment were determined. Data
were submitted to univariate and multivariate statistical
analyses to evaluate the efficiency of the composting
process. The efficiency of the solid waste composting
(low ratio C/N, indicative of the compost maturity)
showed active participation of the inoculated
Escuela Nacional de Ciencias Biológicas, Instituto Politécnico
Nacional. Unidad Profesional Lázaro Cárdenas, Prolongación de
Carpio y Plan de Ayala s/n, Col. Santo Tomas Delegación Miguel
Hidalgo. 11340 México, D.F.
‡
Autor responsable (mvaldesr@ipn.mx)
2
Universidad Autónoma Metropolitana unidad Xochimilco. Calzada
del Hueso 1100, Coyoacán, Villa Quietud. 04960 México, D.F.
1
Recibido: abril de 2014. Aceptado: agosto de 2014.
Publicado en Terra Latinoamericana 32: 291-300.
291
292
TERRA LATINOAMERICANA VOLUMEN 32 NÚMERO 4, 2014
microorganisms as well as the participation of the
microorganisms present in the original substrate.
Index words: cellulose, pectin, actinobacteria,
fungus.
INTRODUCCIÓN
En la ciudad de México se producen 45 949 850
toneladas por año de basura en forma de residuos sólidos.
Parte de este material es inerte, compuesto de vidrio,
metales, plásticos, etc., y el resto son residuos orgánicos
sólidos, como desperdicios de cocina y jardín que son
fácilmente degradables (URL 1).
El compostaje es una buena opción para solucionar
este problema por diferentes razones: la
biotransformación de desperdicios a través de este
proceso conduce a la eliminación de residuos
potencialmente tóxicos (Vinneräs et al., 2003), porque
el producto final, la composta, mejora la calidad del suelo
al adicionarse al mismo como abono orgánico y porque
algunas compostas suprimen el desarrollo de
fitopatógenos (Craft y Nelson, 1996).
El compostaje es consider ado como la
descomposición biológica aerobia en donde parte de la
materia orgánica es transformada a sustancias estables
parecidas a los ácidos húmicos (Farrell y Jones, 2009) y
como una herramienta biotecnológica en la
transformación de los residuos sólidos orgánicos en
productos agrícolas apropiados (Baffi et al., 2007).
Los microorganismos que participan en el compostaje
requieren carbono y relativamente poco nitrógeno para
su actividad. Si reciben esos elementos en una relación
corr ecta, se reproducen rápidamente y
consecuentemente, la descomposición de los residuos
orgánicos también se acelera. La relación C/N óptima
durante el inicio del proceso del compostaje de residuos,
es de 25 hasta 35. Si la relación es más alta, la
descomposición es más lenta. Si la relación es < 20
durante el compostaje, se podría producir amoníaco
gaseoso, lo cual no solamente daña al medio ambiente
sino también empeora la calidad de la composta (Bernai
et al., 1998).
A los dos o tres días del inicio el compostaje, el
autocalentamiento normalmente eleva la temperatura de
la composta a 55-60 °C o más. Después de algunos
días a temperatura máxima, hay un descenso gradual
de ésta que conduce a temperaturas mesofílicas; durante
este periodo, estas poblaciones microbianas son
reemplazadas por las mesofílicas que sobrevivieron
al proceso termofílico. De manera que hay una sucesión
de ambientes, debido principalmente a la modificación
de sustratos y temperaturas, y a una serie
correspondiente de poblaciones microbianas, pues el
incremento de la temperatura durante el compostaje tiene
como consecuencia el rápido rompimiento de los
compuestos orgánicos por microorganismos termofílicos,
por lo que la materia orgánica comienza a ser más estable
(Raut et al., 2008).
La descripción de los microorganismos que
intervienen en el proceso de compostaje es complicada,
debido a que las poblaciones y las comunidades varían
continuamente en función de la evolución de la
temperatura, nutrientes, oxígeno, contenido de agua, pH,
etc. Los microorganismos que más participan en el
proceso son hongos y actinomicetos por su capacidad
para degradar residuos de plantas y animales como
celulosa, quitina y pectina, y en algunos por su
termotolerancia (Farrel y Jones, 2009). La participación
de los actinomicetos durante el proceso de compostaje
es relevante, debido a su capacidad enzimática para
hidrolizar substancias orgánicas complejas (celulosa,
pectina, etc.) (Tiquia, 2002). Asimismo, muchas de las
especies que participan en este proceso son tolerantes
a las temperaturas que alcanza el mismo. Por tal motivo,
Streptomyces albogriseolus y S. thermovulgaris son
los actinomicetos termófilos más frecuentemente
aislados de las compostas (Chen et al., 2013). Los
hongos filamentosos constituyen un grupo muy amplio;
pueden estar implicados durante el proceso de
compostaje, participando en la degradación aeróbica de
la materia orgánica debido a su alta capacidad
lignocelulolítica; Aspergillus fumigatus, termófilo, ha
sido encontrado frecuentemente en compostas (Golueke
et al., 1954).
Una alternativa para mejorar el proceso de
compostaje es la búsqueda de microorganismos con
capacidad de síntesis de enzimas hidrolíticas bajo
diferentes condiciones de pH y temperatura que permitan
acelerar el proceso. Se asume que el proceso se acelera
incrementando el número de microorganismos mediante
adición artificial de los mismos, aumentando o
sustituyendo la población nativa microbiana, proceso que
se conoce como bioaumentación (Zeng et al., 2009). El
objetivo de este trabajo fue evaluar el potencial de
algunos microorganismos, aislados de diferentes
compostas, que pudieran ser utilizados en el proceso del
compostaje.
CAMACHO ET AL. POTENCIAL DE ALGUNOS MICROORGANISMOS EN EL COMPOSTAJE
MATERIALES Y MÉTODOS
Como fuente de aislamiento de los microorganismos
se utilizaron muestras de 5 compostas proporcionadas
por el Centro de Investigación en Biotecnología Aplicada
del IPN. El aislamiento se hizo con diluciones seriadas
y siembra para bacterias en Agar Nutritivo, para hongos
en PDA y Czapeck para actinomicetos. Con el propósito
de simular las condiciones en las que se lleva a cabo el
proceso de compostaje, a todos los microorganismos se
les hicieron pruebas in vitro de crecimiento a
temperaturas de 28, 37, 45 y 55 °C y a valores de pH de
5.5, 7.0 y 8.5 durante 72 horas de incubación.
La prueba cualitativa de degradación enzimática de
celulosa se hizo con el colorante Rojo Congo para la
visualización de halos de hidrólisis de
carboximetilcelulosa (CMC Sigma Aldrich) alrededor de
las colonias a probar, usando el sistema de difusión en
placas de agar (Teather y Wood, 1982; Mikán y
Castellanos, 2004). La pr esencia de enzimas
pectinolíticas fue detectada usando un medio de cultivo
sólido descrito por Hankin et al. (1971) visualizando
también halos de hidrólisis mediante la precipitación de
la pectina no hidrolizada con una solución de
hexadeciltrimetil bromuro de amonio (CTAB Sigma
Aldrich).
La determinación cuantitativa de hidrólisis de
celulosa y pectina para determinar las actividades
enzimáticas específicas se hizo empleando el método
de Somogyi (1952) conjuntamente con la cuantificación
de proteínas por el método de Bradford (1976).
A los aislados microbianos seleccionados se les
confrontó directamente en medio de cultivo para
descartar efectos de antagonismo entre ellos para su
posible uso durante el compostaje, de acuerdo a la
metodología de Furhmann (1994).
Con base en los resultados obtenidos de la
cuantificación de actividad celulolítica y pectinolítica
específicas, así como las pruebas de antagonismo, se
seleccionaron los microorganismos que obtuvieron las
mayores actividades enzimáticas, para la elaboración de
un inóculo. Para ello se cultivaron el hongo y las
actinobacterias seleccionadas hasta la formación de
esporas. Se cosecharon las esporas de los
microorganismos por separado con solución salina para
después ajustar a 1 × 109 UFC mL-1 cada suspensión
para inocular 5 mL kg-1 de substrato (Wei et al., 2007;
Zeng et al., 2009). Para la conservación a largo plazo
293
de las cepas se colocaron en suspensión con glicerol al
15% como agente crioprotector y almacenadas a -70°C.
El sustrato utilizado estuvo compuesto por residuos
de poda de jardín y residuos domésticos. El mismo se
secó a temperatura ambiente, se molió y pasó por un
tamiz con malla de 0.850 mm de apertura. La mitad del
substrato se esterilizó y tanto el esterilizado como el no
estéril se humedecieron al 50% de su capacidad de
retención de agua, con agua esterilizada. Las macetas
donde se hizo el ensayo fueron previamente
desinfectadas con hipoclorito de sodio.
Los tratamientos fueron los siguientes: 1) sustrato
estéril sin inocular, 2) sustrato estéril inoculado, 3)
sustrato no estéril sin inocular y 4) sustrato no estéril
inoculado.
Se evaluaron periódicamente durante 70 días los
siguientes par ámetros: nitrógeno total (método
modificado de Kjeldahl, Jackson, 1982); materia orgánica
total y carbono total (método Walkley-Black, Jackson,
1982); relación C/N; pH (Jackson, 1982) y azúcares
reductores totales (Somogyi, 1952).
Los datos obtenidos se sometieron a análisis de
varianza (univariado) vía modelo general lineal y un
análisis discriminante canónico (multivariado) (ADC)
con cálculo de distancias de Mahalanobis para analizar
simultáneamente las múltiples variables de respuesta y
determinar las diferencias significativas entre los
tratamientos, en todos los casos α = 0.05. Las medias
de clase por tratamiento para cada una de las variables
canónicas, se graficaron en ejes cartesianos para
representar los niveles de separación entre tratamientos.
Se utilizó el paquete estadístico SAS V.9 (URL2).
La identificación taxonómica del hongo se determinó
por medio de la morfología de las esporas asexuales y
de los conidióforos. Se tomó en cuenta la forma, el color
y la ornamentación de las conidiosporas, el tipo de los
conidióforos, la forma de la célula pié (“L” o “T”) o de
la vesícula conidial (redonda, elíptica o claviforme), el
área fértil de la vesícula conidial con o sin, una o varias
capas de métula que da lugar a fiálides o células
conidiógenas productoras de cadenas largas de conidios
(Raper y Fennell, 1965).
La identificación taxonómica de las bacterias se llevó
a cabo amplificando el gen ribosomal 16S con los
oligonucleóticos universales para procariotes 27f y 1495r
(Bianciotto et al., 1996), así como los oligonucleótidos
fD1 y rD1 (Weisburg et al., 1991). Los fragmentos se
clonaron utilizando el sistema TOPO y se secuenciaron,
294
TERRA LATINOAMERICANA VOLUMEN 32 NÚMERO 4, 2014
después se sometieron a análisis BLAST para determinar
su homología con otras secuencias del Gene Bank.
RESULTADOS Y DISCUSIÓN
Las actinobacterias estudiadas fueron identificadas
como Streptomyces albogrisoleus y S. tendae; el hongo
como Aspergillus fumigatus.
En la Figura 1 se muestra la ubicación filogenética
de los actinomicetos aislados en este estudio. La cepa
ENCB70 pertenece al clado 110 (Streptomyces
albogriseolus – S. viridostaticus), mostrando
secuencias idénticas a las especies tipo. Mientras que
la cepa ENCB77 se ubica en el clado 103 que contiene
al menos 7 especies diferentes, dentro de ellas la especie
tipo de S. tendae con la que nuestra cepa tiene un 100%
de similitud en la secuencia del gen 16S RNA. Los clados
fueron definidos por Labeda et al. (2012) en su revisión
comprensiva sobre la filogenia de la familia
Streptomycetaceae.
Las actinobacterias y los hongos filamentosos
predominaron en los ensayos de aislamiento de
microorganismos a partir de las compostas. De acuerdo
con Inbar et al. (2005), los miembros del grupo de las
actinobacterias son encontrados frecuentemente en
suelo, rizósfera y en materiales que han sido sometidos
al proceso de compostaje.
Los substratos ricos en materia orgánica (como es
el caso del utilizado en el estudio el cual contenía 70%
de materia orgánica), tienden a elevar su temperatura
conforme la comunidad microbiana nativa descompone
con rapidez los sustratos utilizables produciendo calor
metabólico (McKinley y Vestal, 1984). En este estudio,
las actinobacterias y el hongo filamentoso seleccionados
mostraron ser termófilos; a una temperatura de
incubación de hasta 55 ºC incrementaron su velocidad
de crecimiento y esporulación.
En relación al pH, el hongo fue capaz de crecer a
todos los valores probados; las actinobacterias crecieron
únicamente a valores de pH 7. Estas propiedades de
Figura 1. Dendrograma construido con secuencias del gen 16S RNA de las cepas obtenidas y varios
actinomicetos del género Streptomyces. Las especies tipo se marcan con una (T), el número de acceso
aparece junto al nombre respectivo. El árbol se construyó usando 1352 nucleótidos para el análisis, mediante
el modelo de dos parámetros de Kimura y Neighbor-Joining como método de agrupamiento. La robustez de
cada nodo se evaluó por bootstrap con 1000 pseudoréplicas, los valores porcentuales se muestran en cada
nodo. La secuencia de K. griseolas se usó para enraizar el árbol. La escala indica 0.5% de divergencia
estimada entre las secuencias.
CAMACHO ET AL. POTENCIAL DE ALGUNOS MICROORGANISMOS EN EL COMPOSTAJE
los microorganismos en estudio sugieren que en el
proceso de compostaje donde las temperaturas suben a
más de 55 ºC y el sustrato se alcaliniza, la actividad
enzimática no disminuye, pues los actinomicetos son
basófilos.
En el ensayo cualitativo de hidrólisis de la celulosa,
bajo 3 condiciones de temperatura (28, 37 y 45 ºC) y
3 valores de pH (5.5, 7 y 8.5) en un diseño de pruebas
cruzadas, ninguna actinobacteria fue capaz de hidrolizar
CMC a pH 8.5; el hongo mostró actividad a esa condición
de pH y a 28, 37 y 45 °C.
En cuanto a la hidrólisis cualitativa de pectina, a pH
de 5.5 y a todas las temperaturas de incubación al igual
que a pH de 8.5 y 55 ºC de incubación no hubo actividad
pectinolítica en las actinobacterias. Esto podría explicarse
porque las enzimas pectinolíticas son inhibidas a valores
de pH ácidos y a cualquier temperatura las bacterias
y las actinobacterias (Membré y Burlot, 1994), mientras
que en estudios de actividad pectinolítica a pH ácido en
algunos géneros de hongos se han encontrado
isoformas de estas enzimas dependiendo de su punto
isoeléctrico, aunque se han descrito la presencia de
pectatoliasas en algunas especies de Streptomyces y
Thermomonospora (Brühlmann et al., 1994).
En la determinación cuantitativa de la actividad de
las celulasas, los 3 microorganismos tuvieron gran
actividad celulolítica. Ramírez y Coha (2003),
determinaron la actividad celulolítica cuantitativa de
algunas cepas de Streptomyces sp., siendo la mayor
actividad específica de 20.14 U mg-1 de proteína soluble
encontrándose este valor por debajo de los mejores
resultados obtenidos en este estudio.
Los resultados obtenidos de la cuantificación de la
actividad celulolítica y pectinolítica, y el bioensayo de
antagonismo, nos permitieron preparar el inóculo.
295
Las características generales de los microorganismos
se muestran en el Cuadro 1.
En lo que respecta a la evaluación del potencial de
degradación de los microorganismos sobre los residuos
de poda de jardín y domésticos, la cantidad de nitrógeno
total cuantificada al inicio del proceso fue de 1.28% en
el suelo sin esterilizar y de 1.06% en el suelo esterilizado.
La diferencia en estos valores probablemente fue debida
al proceso de esterilización en donde al existir altas
condiciones de presión y temperatura se pudieron
desprender algunos compuestos volátiles que contienen
nitrógeno como el amonio ocasionando una ligera pérdida
de este elemento. La cantidad de nitrógeno total al final
del período de incubación aumentó en todos los
tratamientos menos en el que contenía el sustrato estéril
sin inocular (Cuadro 2).
Otros estudios (Wei et al., 2007) reportaron al inicio
del compostaje porcentajes de N total de 2.7 y 2.8% en
residuos orgánicos municipales; Xi et al. (2005)
encontraron valores de 1.1-1.4% en residuos orgánicos
frescos y Farrel y Jones (2009) obtuvieron valores de
1-2.5% al inicio del proceso en residuos orgánicos
municipales. Los valores obtenidos en el presente estudio
están dentro de los intervalos reportados por los autores
mencionados.
La proporción de materia orgánica al inicio del
proceso fue del 70% del total del sustrato, durante el
proceso estos valores fueron disminuyendo mostrando
al final de 70 días 24.61% en el sustrato no estéril
inoculado, mientras que en el sustrato estéril sin inocular
(sustrato control), este valor se mantuvo en 53.13%
siendo el más alto en comparación con los demás
tratamientos (Figura 2).
La r elación baja C/N (menor de 25) es
tradicionalmente utilizada para establecer el grado de
Cuadro 1. Características generales de los microorganismos seleccionados para la elaboración del inóculo de prueba.
Cepa
Temperatura máxima de
crecimiento
pH de crecimiento
ºC
AE celulolítica
AE Pectinolítica
Efecto antagonista
- - - - - - U mg-1 proteína - - - - - -
S.albogriseolus
(ENCB 70)
55
7.0 a 8.5
24.51
0.66
nulo
S.tendae
(ENCB 77)
55
7.0 a 8.5
28.7
0.59
nulo
Aspergillus
fumigatus
55
5.5 a 8.5
37.68
2.94
nulo
AE = actividad enzimática.
296
TERRA LATINOAMERICANA VOLUMEN 32 NÚMERO 4, 2014
Cuadro 2. Cantidad de nitrógeno total al inicio y al final del
proceso de compostaje (70 días).
Tratamiento
NT al inicio
Tratamiento
NT al final
Sustrato estéril sin inocular
Sustrato estéril inoculado
Sustrato no estéril sin inocular
Sustrato no estéril inoculado
- - - - - - % - - - - - Sustrato estéril sin inocular
Sustrato estéril inoculado
Sustrato no estéril sin inocular
Sustrato no estéril inoculado
1.06
1.06
1.28
1.28
1.07
1.95
1.98
2.22
NT = nitrógeno total.
madurez de una composta (Bernai et al., 1998). La
relación C/N de los 3 tratamientos con microorganismos
de este estudio al final del proceso fue menor de 25. El
valor de la relación C/N más bajo se mostró en el sustrato
no estéril inoculado, lo cual es un indicador de la
estabilidad del producto final (Cuadro 3), además de
mostrar el efecto positivo de la bioaumentación.
Cabe señalar que cuando el sustrato no estéril se
inoculó con los microorganismos en estudio, la relación
C/N final fue menor que cuando no se inoculó, lo que
sugiere la participación activa de los microorganismos
inoculados en el proceso.
Los valores de pH del sustrato al inicio del
compostaje fueron ligeramente ácidos (pH 6) y se
modificaron durante el proceso. Los procesos
involucrados en la degradación de la materia orgánica
con la producción de amonio derivado de la degradación
de proteínas (Ming et al., 2008) condujeron a la
alcalinización de los sustratos llegando a valores por
Materia orgánica (%)
Cuadro 3. Relación C/N de los diferentes tratamientos.
C/N inicial
C/N final
39.82
39.82
34.59
34.59
28.66
7.99
9.08
6.44
encima de pH 8, a excepción del sustrato control (estéril
sin inocular) (Figura 3).
La cantidad de azúcares reductores totales
disminuyó desde los primeros días de incubación en los
sustratos tratados hasta alcanzar los valores mínimos
0.016-0.036; mientras que en el sustrato estéril sin
inocular se mantuvieron constantes (Figura 4). Los
sustratos tratados y el sustrato sin esterilizar contenían
comunidades microbianas que pudieron consumir esos
compuestos hasta agotar casi por completo las fracciones
degradables de celulosa y llegar a la estabilización de la
materia orgánica, mientras que en el sustrato estéril sin
inocular estos oligosacáridos se liberaron de la materia
orgánica vegetal y acumularon de manera natural o
probablemente por hidrólisis a través del calor externo
recibido de la incubación a 45 ºC y al no haber
microorganismos que terminaran de hidrolizar y
consumieran los oligosacáridos liberados hubo
acumulación de los mismos. El consumo de los azúcares
es un proceso altamente eficiente que utiliza un sistema
transportador en donde el consumo dentro de las células
80
70
60
50
40
30
20
0
10
20
30
40
50
60
70
80
Días de proceso de compostaje
ESI
EI
NESI
NEI
Figura 2. Materia orgánica en el sustrato durante el proceso de compostaje. ESI = sustrato
estéril sin inocular; EI = sustrato estéril inoculado; NESI = sustrato no estéril sin inocular; NEI =
sustrato no estéril inoculado.
CAMACHO ET AL. POTENCIAL DE ALGUNOS MICROORGANISMOS EN EL COMPOSTAJE
297
9
8.5
8
pH
7.5
7
6.5
6
5.5
5
0
10
20
30
40
50
60
70
80
Días de proceso de compostaje
pH ESI
pH EI
pH NESI
pH NEI
Figura 3. Alcalinización del sustrato en compostaje a través de los días de incubación.
ESI = sustrato estéril sin inocular; EI = sustrato estéril inoculado; NESI = sustrato no estéril
sin inocular; NEI = sustrato no estéril inoculado.
Azúcares reductores totales (%)
de los azúcares solubles frecuentemente ocurre
segundos después de la liberación inicial de las fibras de
celulosa. Después de haber sido transportados al citosol,
los azúcares comienzan a ser transformados por otras
enzimas en glucosa-6-fosfato para entrar a la ruta
glucolítica (Carere, 2008).
El resultado del análisis de varianza univariado indica
que existen diferencias altamente significativas
(P £ 0.0001) para las variables pH y cantidad de
azúcares reductores; en cambio, para el caso del
contenido de materia orgánica no se encontró diferencia
significativa (P = 0.24).
Como parte del análisis discriminante canónico
(ADC), se calculó el cuadrado de la distancia Euclidiana
entre grupos (d2). Estos valores se sometieron a pruebas
de hipótesis utilizando las distancias de Mahalanobis que
permitieron determinar los niveles de significancia por
comparaciones pareadas entre los grupos (Cuadro 4).
8
7
6
5
4
3
2
1
0
0
10
20
30
40
50
60
70
Días de proceso de compostaje
ESI
EI
NESI
NEI
Figura 4. Disminución de azúcares reductores totales en los sustratos tratados y acumulación de los mismos en
el sustrato estéril sin tratar, durante el proceso del compostaje. ESI = sustrato estéril sin inocular; EI = sustrato
estéril inoculado; NESI = sustrato no estéril sin inocular; NEI = sustrato no estéril inoculado.
298
TERRA LATINOAMERICANA VOLUMEN 32 NÚMERO 4, 2014
Cuadro 4. Análisis discriminante canónico de los diferentes tratamientos.
Tratamiento
Probabilidad
2
Estéril CON inóculo
Estéril CON inóculo
Estéril CON inóculo
Estéril SIN inóculo
Estéril SIN inóculo
No estéril CON inóculo
contra
contra
contra
contra
contra
contra
Estéril SIN inóculo
No estéril CON inóculo
No estéril SIN inóculo
No estéril CON inóculo
No estéril SIN inóculo
No estéril SIN inóculo
d
7.12
0.24
0.18
9.55
8.87
0.02
Distancia de Mahalanobis
Significancia
< 0.0001
0.42
0.55
< 0.0001
< 0.0001
0.97
***
N.S.
N.S.
***
***
N.S.
***: P £ 0.0001. NS: diferencia no significativa.
El resultado del análisis discriminante canónico, se
muestra en la Figura 5, en el que se observan los niveles de
separación entre los tratamientos en términos de medias
de clase para cada variable canónica, en donde los ejes
CAN1 y CAN2 explican el 99.96% de la varianza total.
De acuerdo al ADC, no se tuvieron diferencias
estadísticamente significativas entre los tratamientos 2,
3 y 4, con lo cual se puede inferir que los microorganismos
inoculados al sustrato esterilizado tuvieron un potencial
de degradación por sí mismos similar al total de los
microorganismos que se encontraban de manera
endógena en el sustrato original sin esterilizar. Sin
embargo, si tomamos en cuenta que la relación C/N baja
(menor de 25) es tradicionalmente utilizada para
establecer el grado de madurez de una composta, el valor
de la relación C/N final del sustrato no esterilizado e
inoculado fue de 6.44, cuando el sustrato no se esterilizó,
ni se inoculó (presencia solo de la población nativa), el
valor fue de 9.8, lo que sugiere, en el caso del sustrato
no estéril e inoculado con los microorganismos
seleccionados, la activa y funcional participación de éstos
últimos; en el caso donde solo hubo la presencia de la
población nativa del sustrato en estudio, sugiere una
buena participación de los microorganismos nativos del
mismo.
Por otro lado el tratamiento control (sustrato
esterilizado sin inocular) muestra diferencias
significativas con respecto a los otros tratamientos, pues
se trata del sustrato esterilizado sin inocular, donde no
hubo modificaciones del mismo en términos de nitrógeno
total, materia orgánica, pH, azúcares reductores totales,
carbono total y relación C/N. La diferencia en el
compostaje entre este tratamiento y los tratamientos
inoculados y el natural se muestra en la Figura 6.
Figura 5. Medias de clase para cada tratamiento, ubicados en los ejes canónicos Can1 y Can2
resultantes del Análisis Discriminante Canónico. ESI = sustrato estéril sin inocular; EI = sustrato
estéril inoculado; NEI = sustrato no estéril inoculado; NESI = sustrato estéril sin inocular.
CAMACHO ET AL. POTENCIAL DE ALGUNOS MICROORGANISMOS EN EL COMPOSTAJE
299
AGRADECIMIENTOS
2
1
Agradecemos a la Secretaría de Investigación y
Postgrado del IPN por el apoyo parcial financiero al
proyecto. Laura Martínez Montiel agradece a
CONACYT por la beca recibida para sus estudios de
Maestría. Nuestro agradecimiento a la Dra.
Marycarmen Villegas por las ideas aportadas a este
trabajo.
LITERATURA CITADA
3
4
Figura 6. Transformación de los residuos vegetales después de
70 días de incubación. 1 = sustrato estéril sin inocular (testigo
absoluto); 2 = sustrato estéril inoculado; 3 = sustrato no estéril sin
inocular; 4 = sustrato no estéril inoculado.
CONCLUSIONES
- En las compostas utilizadas para aislar microorganismos,
las actinobacterias y los hongos filamentosos
predominaron en los ensayos de aislamiento. Las
actinobacterias seleccionadas fueron identificadas como
Streptomyces albogrisoleus y S. tendae; el hongo como
Aspergillus fumigatus. Tanto las actinobacterias como
el hongo filamentoso seleccionados mostraron ser
termófilos; a una temperatura de incubación de hasta
55 °C incrementaron su velocidad de crecimiento y
esporulación.
- El potencial de compostaje del consorcio de los
microorganismos aislados y estudiados fue positivo ya
que el valor bajo de la relación C/N, tradicionalmente
utilizada para establecer el grado de madurez de una
composta, bajó considerablemente durante el proceso.
Así mismo se observó que los microorganismos presentes
en el sustr ato ensayado también tuvieron una
participación activa, manifiesta a través de un valor bajo
de la relación C/N.
- El grado de madurez de la composta obtenida con la
bioaumentación en los 70 días del proceso logró
incrementarse con los microorganimos inoculados en el
substrato original, lo que sugiere que los mismos podrían
utilizarse en el proceso de compostaje para acelerarlo y
ser utilizado en corto tiempo para el mejoramiento de la
calidad de suelos pobres.
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